土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响_杨卓
土传真菌病害拮抗菌的筛选及其生防效果研究
![土传真菌病害拮抗菌的筛选及其生防效果研究](https://img.taocdn.com/s3/m/e0447d742e60ddccda38376baf1ffc4ffe47e23d.png)
土传真菌病害拮抗菌的筛选及其生防效果研究一、内容综述土传真菌病害是影响农作物产量和质量的重要因素,给农业生产带来了严重的经济损失。
传统的防治方法主要是化学农药的使用,但其存在一定的局限性,如对环境的污染、对人畜健康的潜在危害以及抗药性的产生等问题。
因此寻找一种安全、环保、高效的防治方法显得尤为重要。
近年来生物防治逐渐成为研究热点,其中拮抗菌在土传真菌病害防治中具有重要的应用价值。
本文将对土传真菌病害拮抗菌的筛选及其生防效果进行研究。
首先本文将对土传真菌病害的病原菌进行分类和鉴定,明确病害的主要病原菌种类及其特点。
然后通过文献调查和实验室实验,筛选出具有抗病作用的植物源或微生物源拮抗菌。
接着对筛选出的拮抗菌进行生物学特性的研究,包括拮抗菌对土传真菌病害的抑制作用、拮抗菌的安全性和稳定性等方面的评价。
此外本文还将探讨拮抗菌在田间应用的效果,包括拮抗菌的施用方式、用量、施用时间等因素对防治效果的影响。
通过对不同地区、不同作物类型的试验数据进行分析,总结拮抗菌的筛选规律和生防效果,为土传真菌病害的防治提供科学依据。
A. 研究背景和意义随着全球气候变化和人类活动对生态环境的影响,土传真菌病害在许多国家和地区呈现出日益严重的态势。
土传真菌病害不仅对农作物产量和质量造成严重影响,而且对人类健康和生态环境带来潜在风险。
因此研究和开发有效的拮抗菌以控制土传真菌病害具有重要的现实意义。
目前已有多种拮抗菌被广泛应用于农业生产,但由于土壤条件、作物种类和病原菌多样性等因素的影响,这些拮抗菌的防效往往不尽如人意。
因此筛选出具有良好生防效果且适应性强的拮抗菌显得尤为重要。
此外随着生物技术的发展,基因工程技术在植物病害防治领域的应用也日益广泛。
通过基因工程技术改良拮抗菌的抗性或提高其生防效果,将有助于实现对土传真菌病害的有效控制。
本研究旨在通过对不同来源的拮抗菌进行筛选,发掘具有良好生防效果的微生物资源,为农业生产提供高效、安全、环保的防治手段。
微生物对土壤中重金属污染物的影响研究
![微生物对土壤中重金属污染物的影响研究](https://img.taocdn.com/s3/m/40bd019b6e1aff00bed5b9f3f90f76c661374cbe.png)
微生物对土壤中重金属污染物的影响研究重金属污染是当今环境问题中的一个重要方面。
许多废水和废气中含有大量的重金属,它们会进入土壤并影响生物的生长和发展。
然而,微生物在土壤中具有重要的生物地球化学作用,可以对土壤中的重金属进行转化和去除,从而减轻土壤污染的程度。
本文将探讨微生物对土壤中重金属污染物的影响,并介绍其作用机制和应用前景。
一、微生物对重金属的转化作用微生物可将土壤中的重金属离子转化成可溶性有机络合物或不溶性沉淀物,从而减少其毒性和迁移性。
一些微生物具有还原、氧化、沉淀和吸附等特性,可以转化土壤中的重金属形态。
举例来说,硫酸还原菌可以将重金属离子还原成金属沉淀物,硫醇基功能化微生物可以通过产生硫醇将重金属离子络合成沉淀物。
这些微生物的作用有助于将重金属离子固定在土壤中,减少其对生物体的毒性影响。
二、微生物对重金属的去除作用微生物可通过吸附、螯合、沉淀和矿化等途径将重金属离子从土壤中去除。
一些细菌和真菌可以通过草酸、胞外多糖和胞内蛋白质等物质与重金属离子螯合,从而减少其毒性。
此外,微生物还可通过沉淀作用使重金属离子形成不溶性沉淀物,进而进行去除。
一些微生物还具有矿化功能,可以将重金属转化为无毒的无机形态,从而完全去除其对环境的污染。
三、微生物的应用前景由于微生物在土壤中处理重金属污染中具有独特的优势,因此其应用前景广泛。
一方面,微生物修复可以在原地进行,不需要对土壤进行大规模开挖和运输,因此具有较低的成本和环境风险。
另一方面,微生物修复对土壤生态环境的破坏相对较小,能够保持土壤的水、肥结构,并且不会产生二次污染。
此外,微生物修复适用于不同类型的土壤和不同程度的污染,具有较高的适应性和灵活性。
然而,微生物修复技术在实际应用中还存在一些问题和挑战。
首先,不同微生物对不同重金属的转化和去除效果存在差异,因此需要针对具体的重金属污染物选择适宜的微生物种类。
其次,微生物修复过程需要一定的时间和环境条件,无法实现即时修复。
微生物对土壤重金属污染的修复效果评估
![微生物对土壤重金属污染的修复效果评估](https://img.taocdn.com/s3/m/539a8920b6360b4c2e3f5727a5e9856a561226ff.png)
微生物对土壤重金属污染的修复效果评估一、引言土壤重金属污染是当前全球环境面临的严重问题之一。
重金属的积累不仅对土壤生态系统和农田作物产量构成威胁,还可能对人类健康造成潜在风险。
因此,针对土壤重金属污染进行修复和治理具有重要意义。
近年来,微生物修复技术成为研究的热点之一,本文旨在评估微生物对土壤重金属污染的修复效果。
二、微生物修复技术的原理及机制微生物修复技术是利用微生物的代谢特性,通过生物地球化学过程降解和转化土壤中的重金属污染物,从而恢复土壤的生态功能。
其主要机制包括菌根菌的解毒作用、微生物代谢活性对重金属的转化以及土壤微生物群落调节等。
三、微生物修复技术的应用案例1. 菌根菌的应用菌根菌是与植物根部共生的微生物,其与植物根系形成的菌根结构可以增加植物对重金属的耐受性,并通过吸附、螯合、沉积等机制降低土壤中重金属的有效性。
案例:研究表明,与菌根菌接种的植物相比,单独种植的植物在重金属污染土壤中生长较差,叶绿素含量和根系活力显著降低,而菌根菌接种植物的生长状况明显改善,重金属积累量也显著降低。
2. 重金属还原菌的应用重金属还原菌是一类具有还原重金属能力的微生物,在教育土壤环境中起着重要的作用。
它们通过还原重金属离子形成稳定的金属硫化物或金属沉淀,从而将重金属形态转化为难溶于水的形式,减少了重金属对土壤和生物的毒性。
案例:研究发现,重金属还原菌接种后,土壤中重金属浓度明显下降,土壤酶活性恢复正常水平,植物的生长状况得到改善。
3. 微生物群落调节作用微生物群落的组成和多样性对土壤重金属修复具有重要影响。
一些微生物通过产生螯合物质、酶解解毒物质等参与重金属解毒过程。
此外,微生物还能调控土壤pH值、有机质含量等环境因素,进一步影响土壤重金属的迁移和转化行为。
案例:研究表明,通过调整土壤微生物群落结构,如增加产酸细菌和金属耐受菌的比例,可以显著提高土壤中重金属的去除效果,并保持土壤的生态系统功能。
四、微生物修复技术的优势与不足微生物修复技术相比传统物理和化学方法具有诸多优势,如修复效果稳定、成本低廉、对土壤环境影响小等。
中国土壤环境质量标准中重金属指标的筛选研究_章海波
![中国土壤环境质量标准中重金属指标的筛选研究_章海波](https://img.taocdn.com/s3/m/8bf12f2531126edb6e1a1015.png)
体健康风险、 生态风险、 饮用地下水三个保护目标 [11 ] 同时考虑 。在标准应用方面, 多数国家都有针对 英国、 加 工商业和居住场地的土壤环境标准; 同时, [12 ] [13 ] 、 、 拿大 德国 日本 和我国台湾地区 还制定了针 对农业用地 ( 或有作物种植土壤 ) 的标准。 我国目
环境标准制定过程中指标筛选的一个重要依 [14 ] 据是污染物的健康与环境效应 , 污染物的 比如,
http: / / pedologica. issas. ac. cn
3期
章海波等: 中国土壤环境质量标准中重金属指标的筛选研究
-1
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和地区的 土 壤 环 境 标 准 中 重 金 属 指 标 比 较 发 现, 砷、 镉、 汞这三种元素在所有国家和地区的土壤标 准中均被列为其中的重金属指标, 成为全球关注的 重金属污染物。 澳大利亚土壤环境标准还分别对 有机汞和无机汞制定了标准。 这三种元素的共同 特点是对人体健康与生态环境都具有极高的毒害 性。砷和镉均被国际癌症研究机构 ( IARC ) 定为 1 类致癌物质, 即确定对人体具有致癌作用的物质 。 砷污染已经成为全球性问题, 目前有 70 多个国家 1. 4 亿人受到饮用水砷污染威胁, 中国也是砷污染 [15 ] 较为突出的国家之一 。 土壤砷可被水稻吸收并 在籽粒中富集, 导致食物链污染, 危害人体健康 。 土壤镉污染主要来源于工矿业“三废 ” 排放、 磷肥和 有机肥施用等。1955 年至 1972 年发生在日本富山 县神通川流域的骨痛病事件就是由于当地农田土 壤受到炼锌厂污水污染, 产生大量“镉米 ” 被当地居 民食用, 成为 20 世纪世界闻名的公害事件之一, 也 因此使土壤镉污染问题成为全球关注的重要环境 问题之一。世界卫生组织 ( WHO ) 制定稻米镉标准 为 0. 4 mg kg
土壤菌株筛选实验报告(3篇)
![土壤菌株筛选实验报告(3篇)](https://img.taocdn.com/s3/m/d7c1cb4b4a73f242336c1eb91a37f111f0850d71.png)
第1篇一、实验目的1. 掌握土壤中微生物的分离与纯化方法。
2. 了解不同微生物的形态特征和生理特性。
3. 筛选具有特定生理功能的菌株。
二、实验原理土壤中存在着大量的微生物,包括细菌、真菌、放线菌等。
通过选择合适的培养基和分离方法,可以从土壤中分离出具有特定生理功能的菌株。
本实验采用平板划线法、涂布分离法等方法,对土壤样品进行分离纯化,并对筛选出的菌株进行鉴定。
三、实验材料与仪器1. 材料:土壤样品、牛肉膏蛋白胨培养基、琼脂糖、无菌水、无菌平板、无菌试管、接种环、显微镜等。
2. 仪器:恒温培养箱、高压蒸汽灭菌锅、电子天平、显微镜等。
四、实验步骤1. 样品处理:取一定量的土壤样品,用无菌水进行稀释,制成10^-3、10^-5、10^-7等不同浓度的土壤悬液。
2. 分离纯化:(1)平板划线法:将不同浓度的土壤悬液涂布于牛肉膏蛋白胨琼脂平板上,用接种环进行划线分离,培养24小时后观察菌落形态。
(2)涂布分离法:将不同浓度的土壤悬液涂布于牛肉膏蛋白胨琼脂平板上,用无菌玻璃棒轻轻涂布,培养24小时后观察菌落形态。
3. 菌落鉴定:(1)形态特征观察:观察菌落的大小、形状、颜色、边缘、表面等特征,记录下来。
(2)生理生化试验:对筛选出的疑似菌株进行生理生化试验,如革兰氏染色、氧化酶试验、过氧化氢酶试验等,以确定菌株的属种。
4. 结果分析:根据形态特征和生理生化试验结果,对筛选出的菌株进行鉴定,并统计不同生理功能菌株的筛选数量。
五、实验结果与分析1. 菌落形态特征观察:在牛肉膏蛋白胨琼脂平板上,观察到不同形态的菌落,如圆形、卵圆形、长条形等,颜色有白色、黄色、红色等。
2. 生理生化试验结果:(1)革兰氏染色:部分菌株为革兰氏阳性菌,部分菌株为革兰氏阴性菌。
(2)氧化酶试验:部分菌株产生氧化酶,部分菌株不产生氧化酶。
(3)过氧化氢酶试验:部分菌株产生过氧化氢酶,部分菌株不产生过氧化氢酶。
3. 结果分析:根据形态特征和生理生化试验结果,筛选出以下具有特定生理功能的菌株:(1)革兰氏阳性菌:可能为葡萄球菌、链球菌等。
土壤中明串珠菌的筛选与鉴定
![土壤中明串珠菌的筛选与鉴定](https://img.taocdn.com/s3/m/3e0604194431b90d6c85c720.png)
明串珠菌 ( ecns c 是一类进行异型发酵 的革 L uo ot ) o
微弱利用纤维二糖 、 乳糖 、 海藻糖和 L 鼠李糖 , 一 不可利用甘露醇 ; 系统发 育树表 明该 菌株属 于假 肠膜明 串珠 茵, 名 命
为 km h0 5 在 G n ak上 的 登 录 号 为 G 10 9 。 i si , e B n 0 U 3 15
关键词 : 土壤 ; 明串珠茵 ; 特性 ; 鉴定 ; 系统发 育树
摘 要: 从土壤 中分 离筛选 明串珠茵 , 通过对其生理生化特 性的研 究并基 于 1S D A序列的 系统发育树分析确定其 6 N r
分类地位。 结果该菌株 为革 兰氏阳性、 过氧化 氢酶 阴性、 精氨酸和七叶苷水解阴性 、 发酵葡萄糖产酸产 气、 不生成葡聚
糖。可发酵利用果糖、 蔗糖、 蜜二糖 、 麦芽糖 、 一 L 阿拉伯 糖、 一 D 木糖 、 棉籽 糖、 核糖 、 水杨苷 , 延迟利 用半乳糖和甘露糖 ,
I oat n a d e t行c to fL c no tc f o S i s l i n M n i a i n o eu o so r m o l o
JN Ho g xn , a - u , HE e - u Y G — i I n - ig HU Y n h a C NGW n y , AN Xiyn
Absr c :Le c n so s ioa e r m h ol ta t u o o t c wa s l td fo te s i.Th a o o c sau sc n r d b h soo ia n e tx n mi tt s wa o f me y p y il gc la d i b o h mia e t n h lg n tcte a e n 1 S r ic e c lts d p yo e ei r eb s do 6 DNA e e c s Asar s l,ti r p s dt a h ssr i a s qu n e . e u t i sp o o e h tt i tan wa a p stv ,c tls n g tv ,ag nn n e c l n y r lz d. e sr i r d c d C02g s a d sGr m- o i e aa a e- e aie r i ie a d a s ui u h d oy e Th tan p o u e i n a n 1c aefo gu o eb t o ' p o uc e ta o s c o e F u t s , u r s , l i s , lo e L- r b n s , a tt m l c s u nt r d ed x r nf m u r s . r co e s co e mei o e mat s , a a i o e r d r b D- yo e meifo e rb s n a ii a ef r e td b t aa ts n n o et n d t e a e s x l s , lt s , io ea d s l n c nb e i c m ne , u l co ea d ma n s g ur e ot d ly di u e e n d rn h r e tt n Celb o e l co e te ao ea d L- h mn s c nc n as ewe ky u e u n io u gt ef m na i . lo i s ,a t s , rh ls n r a o e a a l ob a l s d b tma n tl i e o c n n t e fr e t d y t i sr i .P yo e ei te ca sfe te tan i t e e u o u o o tc a o b e m n e b h s tan h l g n tc r e ls i d h sr i n h g n s f Le c n so i p e zo s ne od s wh c sn me y k ms i0 Th c s in Nu e fk ms i 0 n Ge Ba k wa s ut me e t r ie ih wa a d b i h0 5. e Ac e so mb ro i h 0 5 i n n s GU1 01 5 3 9.
微生物对重金属污染土壤的修复机制
![微生物对重金属污染土壤的修复机制](https://img.taocdn.com/s3/m/f7bf231976232f60ddccda38376baf1ffd4fe34e.png)
微生物对重金属污染土壤的修复机制重金属污染土壤是全球面临的一个严重环境问题。
重金属的大量排放来自于工业废水、废弃物和农药的使用等。
这些重金属污染物具有毒性,对土壤生态系统和人类健康造成了严重的威胁。
微生物修复技术是一种环境友好的、有效的修复重金属污染土壤的方法。
微生物通过吸附、螯合、还原、转运等机制来降低土壤重金属污染物的生物有效性,并加速土壤中重金属的迁移、分布和转化,最终达到修复土壤的目的。
微生物修复重金属污染土壤的机制主要包括以下几个方面:1. 吸附作用微生物通过菌体表面和菌泥颗粒的吸附作用,可以吸附和富集土壤中的重金属离子。
微生物修复过程中,微生物通过其菌体胞壁上的特定功能结构,如羧基、羟基、胺基等,与重金属之间形成化学键,从而吸附和迁移重金属离子。
此外,菌体表面带有一定的负电荷,可以吸附带正电荷的重金属离子。
2. 螯合作用微生物分泌的胞外多糖、有机酸和蛋白质等物质具有很强的螯合能力,能与重金属离子结合形成络合物。
这些络合物可以减少重金属的生物有效性,降低其对土壤生态系统的毒性。
3. 还原作用一些特定的微生物具有还原重金属的能力,能够将重金属离子转化为较为稳定的金属或其他形态。
例如,一些硫酸还原菌可以利用有机物作为电子供体,将重金属离子还原为金属或硫化物。
这样一来,重金属离子在土壤中的毒性得以降低,同时也减少了其生物有效性。
4. 转运作用微生物在修复过程中还起到了重要的转运作用。
它们通过活跃的代谢活动和膜传递系统,促进重金属在土壤中的迁移和分布。
微生物根际和菌根系统可以增强土壤团聚体结构,改善土壤物理性质,促进重金属的分散和迁移。
除了以上几个主要机制外,微生物修复重金属污染土壤还有一些次要的机制。
例如,一些细菌和真菌可以产生金属螯合物,与重金属形成络合物,从而减少重金属的生物有效性。
另外,微生物也可以分解土壤中的有机物和重金属络合物,从而降低其对土壤的毒性。
在微生物修复技术中,合理选择适当的微生物菌种非常重要。
丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素污染土壤生物修复研究
![丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素污染土壤生物修复研究](https://img.taocdn.com/s3/m/e4f8ccbe18e8b8f67c1cfad6195f312b3169eb85.png)
丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素污染土壤生物修复研究一、内容简述本研究旨在探讨丛枝菌根真菌(AMF)在重金属和稀土元素污染土壤中的生物修复潜力。
通过实验室搭建的实验系统,研究了AMF对不同浓度重金属(如铅、镉、铬、镍)和稀土元素(如镧、铈、钇)的耐受性及其吸收机制。
实验结果显示,部分AMF菌株能有效富集和稳定重金属,降低其生态风险;AMF与稀土元素的螯合能力较弱,难以作为有效的修复手段。
为了进一步提高AMF对重金属和稀土元素的修复效率,我们进一步探讨了AMF与植物和化学修复技术的结合使用。
通过盆栽实验,发现接种AMF的污染土壤中,植物的生长受到明显促进,而稀土元素的生物有效性得到有效降低。
我们还在实验农田中进行了田间试验,验证了AMF植物联合体系在重金属和稀土元素污染土壤修复方面的实际效果。
本研究的发现为重金属和稀土元素污染土壤的生物修复提供了新的思路和方法,同时也揭示了AMF在土壤生态系统中独特的功能角色。
鉴于污染土壤的复杂性和差异性,进一步的研究仍需开展,以完善AMF在实际应用中的修复策略和技术参数。
1.1 研究背景与意义随着工业化的快速发展,土壤重金属和稀土元素的污染日益严重,对生态环境和人类健康构成了严重威胁。
寻求一种有效的、环保的土壤生物修复技术已成为当务之急。
而丛枝菌根真菌(Arbuscular Mycorrhizal Fungi,AMF)作为一种重要的生物修复微生物,受到了广泛的关注。
丛枝菌根真菌是一种广泛存在于自然界中的生物,其与植物根系形成共生体,共同吸收、利用和排泄养分,从而提高植物对养分的利用率。
研究发现丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素等有害物质具有较高的耐受性和富集能力,可以作为一种生物修复材料用于土壤污染修复。
目前关于丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素污染土壤生物修复的研究仍存在许多未知领域和挑战,如丛枝菌根真菌与植物的共生机制、菌剂制备方法、实际应用效果等。
本研究旨在探讨丛枝菌根真菌对重金属、稀土元素污染土壤的生物修复效果及机制,通过优化菌剂制备工艺、提高植物修复效果等措施,为土壤污染治理提供新思路和方法。
Bioremediation of Pb-contaminated soil by incubating with Phanerochaete 土壤重金属修复外文文献译文
![Bioremediation of Pb-contaminated soil by incubating with Phanerochaete 土壤重金属修复外文文献译文](https://img.taocdn.com/s3/m/a8ca1852312b3169a451a42c.png)
通过加入黄孢原毛平革菌和稻草培养的方式对铅污染土壤的生物修复实验室进行了利用培养好的白腐菌和秸秆对被铅污染的土壤进行生物修复模拟。
监测了土壤的pH值,铅浓度,土壤微生物,微生物代谢商,微生物商和微生物生物量C和N的比值。
以上指标用来学习土壤中铅的强度和微生物在生物修复过程中的影响。
研究表明被施以白腐菌和秸秆的土壤含有更低的可溶性交换铅,更低的生物商和生物量C和N的比值(0 mg /kg干土,1.9 mg CH2-C,生物量C 和4.9 在60天时),和更高的微生物生物量和微生物代谢商(2258 mg /kg 干土和7.86% 在第60天)。
另外,在logistic等式中的动力参数是用BIOLOG数据进行计算。
对动力参数进行分析后,就能得到一些微生物群的微生物量的信息。
所有数据显示含铅土壤的生物利用度被减少,这样潜在铅的强度被缓解,并且土壤微生物影响和微生物群的微生物量有所提高。
1. 简介土壤中的重金属是最常见的环境污染。
铅被认定是所有重金属中危害最为严重的。
铅污染的主要来源是采矿、冶炼、含铅汽油、污水污泥、废弃电池以及其他含铅产品。
这些种类繁多的铅来源导致土壤中含铅量偏高。
Linet al的报道指出在瑞典Falun西南部大量工厂废物聚集地,土壤含铅量超1000 mg /kg。
Buatier et al.指出在法国一个污染地,地表铅浓度达到460–2670 mg/kg。
铅的毒性和生物利用度受土壤pH、氧化还原和铅种类的影响。
土壤中的含铅化合物主要通过可交换物、碳酸盐类、Fe/Mn 氧化物有机物和残留态流失。
可溶性可交换状态铅的最大危害是铅非常容易浸入地下水,地表以及农作物。
然而铅在有机物和残留状态却无害,这是由于有机健的强度和硫化物,特别是在重污染土壤中。
因此,相对其他状态下的铅,铅在可溶状态时对环境,生态和人类更加有害。
这样怎样减小土壤中铅变为可溶状态是值得关注的。
相比传统的物理化学方法,生物修复是一种既不会加剧其他污染又能有效修复污染甚至还原土壤原先状态的技术。
根际-微生物-重金属互作关系浅析
![根际-微生物-重金属互作关系浅析](https://img.taocdn.com/s3/m/079f2212cd1755270722192e453610661ed95a26.png)
植物-根际微生物-重金属互作关系浅析摘要:随着社会经济的发展,农业污染所引发的环境健康问题日益收到人们的关注。
土壤-植物-微生物作为农业生态系统营养和能量循环最重要链条之一,各种因子间的互作关系及各种生态因子受到的影响因素被广泛的研究并报道。
外源重金属作为当前普遍污染源对土壤-植物-微生物会干扰原有系统的平衡并产生效应,本文对近年来有关植物-根际微生物-重金属体系的相关研究成果作系统综述。
关键词:植物根际微生物重金属互作关系土壤是地球上生命活动最活跃的场所,是自然界物质循环和能量流动的关键枢纽。
微生物作为土壤健康状况和肥力水平的生物学指标[1],受到土壤本身自然条件和人为等多种因素的影响。
在植物-土壤-微生物生态体系中,根际是植物与外界环境互作的重要门户[2],对外界环境变化具有一定的响应。
随着现代社会的快速发展,重金属污染已成为全球性的问题。
土壤成为重金属污染物的源与汇,由其引发的食品安全问题已成为土壤科学、环境科学、食品科学等相关学科关注的热点。
国内外学者对根际-微生物-重金属这一生物小循环做了大量研究[3-6],其研究结果对于改善生态环境、提高作物品质和保障食品安全具有重要的作用。
1 植物根系对土壤微生物及重金属的影响1.1 植物根系对土壤微生物的影响根系是作物汲取矿质营养元素、自身代谢原料的重要器官,同时也排泄代谢产物、响应外界环境的关键部位,而这一系列过程大多在土壤中完成。
土壤微生物群落受温度pH值、含水率、可溶盐含量、有机质含量、氮、磷、钾等营养盐、Fe、Mn等微生物生长所需的微量元素等理化性质的影响[7]。
根系一方面通过分泌有机酸等物质从化学性质上影响根际微生物种群和酶活性[8],环境胁迫下的根际甚至通过分泌一些特殊物质来适应环境,从而导致微生物群落结构的演替[9]。
另一方面根系通过生长(即根系形态)打破土壤原有的结构平衡而改变土壤通透状况,分泌的有机酸等代谢产物也能促进土壤团聚体的形成。
微生物对土壤中重金属的修复与去除
![微生物对土壤中重金属的修复与去除](https://img.taocdn.com/s3/m/4422832aae1ffc4ffe4733687e21af45b307fe0d.png)
微生物对土壤中重金属的修复与去除随着工业化和城市化的发展,土壤中重金属的污染日益严重,给生态环境和人类健康带来了巨大的威胁。
微生物在土壤中发挥着重要的作用,其对重金属的修复和去除具有显著的潜力。
本文将探讨微生物在土壤中修复和去除重金属的机制和应用。
一、微生物修复重金属的机制1. 吸附:微生物通过胞外聚合物、菌丝等结构物质,吸附重金属离子,从而降低土壤中重金属的可溶性,减少其对环境和生物的毒性。
2. 螯合:微生物表面的功能基团可以与重金属形成络合物,将重金属离子固定在微生物体内或表面,阻止其进一步释放到土壤环境中。
3. 沉淀:某些微生物能分泌胞外多糖和氧化还原酶等物质,与重金属形成沉淀物,从而减轻土壤中重金属的毒性。
4. 生物转化:部分微生物能通过还原、氧化反应改变重金属的化学形态,使其从有机态转变为无机态或反之,从而降低其对环境的危害。
二、微生物修复重金属的应用1. 微生物肥料的应用:利用微生物修复土壤中重金属的能力,研发出微生物肥料,可添加到受重金属污染的土壤中,通过微生物的作用降低土壤中重金属含量,提高土壤质量。
2. 微生物菌剂的使用:某些菌株能够耐受高浓度的重金属离子,通过菌剂的喷洒或施加到种植宿主上,将其引入受重金属污染的土壤中,进行修复。
3. 合成微生物群的应用:通过筛选和组合具有不同功能的微生物,形成合成微生物群,利用其协同作用,提高土壤中重金属的修复效果。
4. 基因工程应用:通过基因工程技术,改造微生物的基因,使其具有更高的重金属修复能力,提高修复效率和效果。
三、微生物去除重金属的机制1. 吸附:微生物通过复杂的细胞壁和胞外物质结构,吸附重金属离子,并将其转移至微生物体内。
2. 沉淀:某些微生物能分泌特定物质,与重金属形成沉淀物,沉降到底泥中,从而将重金属从土壤中去除。
3. 离子交换:微生物体内的离子通道和离子交换物质能与土壤中的重金属发生离子交换,实现重金属的去除。
4. 同化代谢:部分微生物可以通过同化代谢将重金属离子转化为无毒或低毒的物质,从而实现去除。
土壤中铁氧化物对重金属的微生物吸附原理及现状分析
![土壤中铁氧化物对重金属的微生物吸附原理及现状分析](https://img.taocdn.com/s3/m/d85f7cc531126edb6e1a104b.png)
土壤中铁氧化物对重金属的微生物吸附原理及现状分析马垚(扬州大学环境科学与工程学院,江苏扬州225100)土壤中铁氧化物对重金属元素及某些阴离子有富集作用,同时决定这些元素在土壤中的迁移、存在形态及其对植物的有效性,常见于水稻根际的铁膜主要由铁氧化物组成。
土壤中氧化铁一般由微生物介导产生,铁氧化细菌(Fe(II)-oxidizing bacteria ,FeOB )就是典型代表。
我国对于嗜中性微好氧铁氧化菌的研究还很少,虽然它们作用较大,但因其较难培养且生长速度缓慢,给研究造成一定困难。
试验采用扬州水稻土为样品,测定其pH 、游离铁含量、有机质含量等理化性质,并且利用半固态梯度管法和单菌落稀释转接法对铁氧化细菌FeOB 进行稀释培养计数、分离和纯化,对分离方法作部分探讨。
结果表明,水稻根内外每1g 干土可培养铁氧化菌为1.5×107细胞,高通量测序结果显示根内外细菌群落组成接近,而处理间有所差异。
水稻;铁氧化菌;重金属;培养球化学屏障。
湿地植物根系具有通气的结构,能将氧气输送到根系周围的土壤中,形成氧化还原电位差,氧气和Fe 2+浓度梯度,为微氧FeOB 提供良好的生活环境[13]。
FeOB 氧化铁,形成的氧化物吸附在植物的根际周围。
这些氧化物被称为铁膜[3]。
微生物氧化亚铁是水稻土的一种常见现象,是水稻土生物地球化学过程的中心环节。
因此,在日益严重的农田重金属污染中,使用微生物氧化铁钝化镉是一个不错的选择。
4目前铁氧化菌培养研究面临的问题微生物处理环境污染具有传统方法无可比拟的优点,如无二次污染、运行能耗低、操作方便。
铁氧化细菌(FeOB )对重金属污染的自然环境有显著影响。
铁氧化物细菌在许多元素的生物地球化学循环中也起着重要作用。
国内对嗜中性微氧铁氧化菌的研究较少。
探讨FeOB 修复有机/无机污染物的能力,研究FeOB 的电子输运和生长机理,以及新物种的分离和筛选有待进一步探索。
首先,在铁氧化物细菌的研究中,铁氧化物细菌的生物量低、生长速度慢是2个主要问题。
堆肥土壤中黄曲霉毒素降解菌株的筛选及活性分析
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堆肥土壤中黄曲霉毒素降解菌株的筛选及活性分析王佳伟;宋根娣;杨瑞先;韩露;赵振华【摘要】为了筛选能稳定高效降解黄曲霉毒素B1(AFB1)的细菌,本试验以香豆素培养基进行初筛,AFB1标准品进行复筛,从动物粪便堆肥土壤中获得降解率最高的菌株,命名为SG16,并初步鉴定为解淀粉芽孢杆菌(Bacillus amy-loliquefaciens).通过研究各发酵组分的降解率,不同pH、温度、金属离子等因素下发酵液的降解活性,以及浓缩发酵液对发霉玉米中AFB1降解的效果.结果显示:各组分中发酵上清液降解率最高为80.62%,菌悬液和胞内液的降解率仅为14.32%和10.67%,温度、pH、金属离子、蛋白酶K均能影响其毒素降解活性,因此SG16产生的降解AFB1活性物质初步鉴定为胞外酶.浓缩发酵液能显著降低霉变玉米中AFB1的含量,这为生物防治饲料或粮食中的黄曲霉污染提供资源.【期刊名称】《中国饲料》【年(卷),期】2018(000)023【总页数】6页(P18-23)【关键词】解淀粉芽孢杆菌;黄曲霉毒素B1;降解;分离鉴定【作者】王佳伟;宋根娣;杨瑞先;韩露;赵振华【作者单位】洛阳理工学院环境工程与化学学院,河南洛阳 471023;洛阳理工学院环境工程与化学学院,河南洛阳 471023;洛阳理工学院环境工程与化学学院,河南洛阳 471023;河南省畜牧总站,河南郑州 450008;洛阳理工学院环境工程与化学学院,河南洛阳 471023【正文语种】中文【中图分类】S811.6黄曲霉毒素(AFT)是由黄曲霉或寄生曲霉等真菌在生长后期产生的次生代谢物,能够在收割前后、运输、贮存等多个环节污染如花生、玉米等农产品,造成经济损失,严重制约农业、畜牧业等领域的发展(Rocha等,2014)。
目前已经鉴定出的黄曲霉毒素及其衍生物约有20种,其中黄曲霉毒素B1(AFB1)因其具有高致突变、肝毒性、致畸性及免疫抑制等作用,成为粮食作物和动物饲料最主要的污染物之一(Anthony等,2012;Dors等,2011)。
微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展
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第33卷㊀第8期2020年8月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ResearchofEnvironmentalSciencesVol.33ꎬNo.8Aug.ꎬ2020收稿日期:2019 ̄06 ̄21㊀㊀㊀修订日期:2019 ̄12 ̄11作者简介:劳昌玲(1990 ̄)ꎬ女ꎬ广西北海人ꎬlaochangling@163.com∗责任作者ꎬ罗立强(1959 ̄)ꎬ男ꎬ湖北仙桃人ꎬ研究员ꎬ博士ꎬ博导ꎬ主要从事地球化学研究ꎬluoliqiang@cags.ac.cn基金项目:国家自然科学基金项目(No.41877505)ꎻ国家自然科学基金青年基金项目(No.21607033)ꎻ国家重点研发计划项目(No.2016YFC0600603)SupportedbyNationalNaturalScienceFoundationofChina(No.41877505ꎬ21607033)ꎻNationalKeyResearchandDevelopmentProgramofChina(No.2016YFC0600603)微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展劳昌玲1ꎬ2ꎬ罗立强1ꎬ2∗ꎬ沈亚婷1ꎬ朱㊀帅11.国家地质实验测试中心ꎬ北京㊀1000372.中国地质大学(北京)ꎬ北京㊀100083摘要:重金属污染对土壤㊁地下水和农作物等会产生重大影响ꎬ并通过生物链危害人体健康.微生物在环境中广泛存在ꎬ在矿物分解㊁元素释放㊁迁移㊁沉淀和再富集过程中起着重要作用ꎬ进一步发掘对不同重金属具有耐受性的特异性菌株ꎬ探究其对重金属的解毒和耐受性的机制ꎬ可更好地为微生物用于环境修复工作提供理论依据.综述了微生物与环境中重金属的相互作用过程与机制以及微生物在修复重金属污染中的应用ꎬ结果表明:①微生物自身生长过程中产生的大量氨基酸㊁蛋白质和多肽等物质可与重金属鳌合ꎬ促进重金属的溶解和吸附过程.②重金属对微生物产生毒性影响ꎬ微生物通过氧化还原㊁生物矿化和甲基化等作用改变重金属元素的化学形态ꎬ降低重金属的毒性.③微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关ꎬ在实际应用中可先将重金属元素转化为易于被微生物吸附的形态ꎬ再利用特异性菌株进行生物修复.④根际微生物对植物吸收重金属起着重要的调控作用ꎬ但植物根系分泌物和微生物的新陈代谢产物对重金属形态及生物有效性的协同拮抗作用机制及其微观的界面过程尚未明晰ꎬ有待进一步研究.关键词:微生物ꎻ重金属ꎻ生物吸附ꎻ形态转化ꎻ生物修复中图分类号:X17㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:1001 ̄6929(2020)08 ̄1929 ̄09文献标志码:ADOI:10 13198∕j issn 1001 ̄6929 2019 12 06ProgressintheStudyofInteractionProcessandMechanismbetweenMicroorganismandHeavyMetalLAOChangling1ꎬ2ꎬLUOLiqiang1ꎬ2∗ꎬSHENYating1ꎬZHUShuai11.NationalResearchCenterofGeoanalysisꎬBeijing100037ꎬChina2.ChinaUniversityofGeosciences(Beijing)ꎬBeijing100083ꎬChinaAbstract:Heavymetalpollutionhasaseriousimpactonsoilꎬgroundwaterandcropsꎬanditcanalsoposeahighrisktohumanbodybyenteringthebiologicalchain.Thewidelydistributedmicroorganismsplayacriticalroleinthereleaseꎬtransferandprecipitationofheavymetals.Abetterunderstandingoftheinteractionmechanismsbetweenmicroorganismsandheavymetalsisveryimportantforbioremediation.Wereviewedtheinteractionmechanismsbetweenthemꎬaswellastheapplicationofmicroorganismsinbioremediation.Theresultsshowthatfirstlyꎬmicroorganismscanpromotethedissolutionofheavymetalsbychelatingthemetalelementswithaminoacidsꎬproteinsandpeptidescreatedduringthemicrobialgrowth.Secondlyꎬmicroorganismscanreducethetoxicityofheavymetalsbychangingthespeciesofheavymetalsthroughredoxreactionsꎬbiomineralizationandmethylation.Thirdlyꎬthebioremediationefficiencyisinfluencedbythespeciesofheavymetals.Inpracticeꎬitwillbemoreefficienttopromotethedissolutionprocessbeforethebioremediationwithspecificmicroorganismstrains.Lastlyꎬalthoughrhizospheremicroorganismsareimportantincontrollingtheabsorptionofheavymetalsꎬthemechanismsofsynergisticandantagonisticinteractionsbetweenmicrobialexcretaandplantrootexudatesꎬandthemicroscopicinterfaceprocessbetweenplantsandmicroorganismsarestillunclearꎬandneedfurtherstudy.Keywords:microorganismꎻheavymetalꎻbiosorptionꎻtransformationꎻbioremediation㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第33卷㊀㊀随着社会经济的发展ꎬ矿山开采和重金属的冶炼活动导致大量重金属进入生态系统.重金属污染对土壤㊁水和植物等产生了严重影响ꎬ并通过生物链危害人体健康.大部分重金属在达到一定浓度时会对生物体产生毒害作用.如汞㊁镉和铅会破坏细胞膜的结构ꎬ取代必需元素的结合位点ꎬ扰乱酶的功能ꎬ损害细胞功能ꎬ改变蛋白质结构ꎬ破坏组织器官和神经系统ꎬ甚至引起生物体死亡[1].环境中重金属污染的修复研究具有重要意义.传统的物理化学方法ꎬ如开挖填埋㊁土壤淋洗法㊁逆向渗透㊁离子交换㊁电化学处理法㊁膜处理技术㊁热液提取和蒸发回收等ꎬ已广泛应用于环境中重金属污染的修复研究.但这些方法所需成本较高ꎬ工作量大ꎬ土壤性质不可逆ꎬ且有的化学处理方法还会引起二次污染[2].生物修复具有简单㊁易操作㊁成本低㊁不引起二次污染以及可应用于现场的原位修复等优势而受到了广泛关注[3].微生物在自然界中广泛存在ꎬ几乎参与自然界中所有的生物化学反应ꎬ对重金属的溶解释放㊁迁移转换和富集沉淀均具有重要作用.部分微生物在新陈代谢过程中产生铵盐[4]㊁硫代硫酸盐[5]㊁氰化物[6]㊁碘化物[7]及有机酸[8]ꎬ该过程可以提供大量的阴离子络合基团ꎬ增加对重金属的螯合能力.同时ꎬ微生物可通过胞外沉淀㊁细胞内积累和氧化还原等机制将毒性重金属离子转化为毒性较低的形态[9].该文综述了微生物在重金属的生物地球化学循环过程中的作用ꎬ主要包括微生物对重金属元素的溶解迁移过程以及微生物对重金属元素的吸收富集与形态转化机制ꎬ并探讨了微生物在修复重金属污染方面的应用前景.1㊀微生物与重金属相互作用过程与机制1 1㊀重金属对微生物生长过程的影响微生物在元素的生物地球化学循环过程中扮演着重要角色ꎬ元素的生物地球化学循环过程会影响微生物的生长[10].例如ꎬ一些金属元素(如K㊁Na㊁Ca㊁Mg㊁Fe㊁Cu和Zn)是微生物生长的必需营养元素[11]ꎬ另一些金属离子(如As3+∕As5+㊁Fe2+∕Fe3+㊁Mn2+∕Mn4+㊁V4+∕V5+㊁Se4+∕Se6+和U4+∕U6+)的氧化还原反应过程可为微生物提供新陈代谢所需的能量[12]ꎬ还有一些重金属离子(如Ag+㊁Hg2+㊁Cd2+㊁Co2+㊁CrO42+和Pb2+)通过置换作用取代原本结合位点上的必需金属离子进而对微生物造成毒害[13 ̄14].从宏观上来说ꎬ重金属含量会影响微生物的生物量及其多样性[10].韩桂琪等[15]发现ꎬ低含量的Cd(7 5mg∕kg)㊁Cu(75mg∕kg)㊁Zn(150mg∕kg)和Pb(150mg∕kg)复合污染会促进细菌㊁真菌和放线菌生物量的增加ꎬ增幅分别为14 9%㊁12 4%和58 5%ꎬ但随着这些重金属含量的增加ꎬ重金属对微生物的作用由刺激转变为毒害作用ꎬ细菌㊁真菌和放线菌的生物量显著下降.从微观上来说ꎬ高浓度的重金属会损坏细胞膜结构ꎬ改变酶的特异性ꎬ损害细胞功能ꎬ改变蛋白质结构ꎬ破坏DNA甚至引起细胞死亡.毒性重金属离子(如Ag+㊁Hg2+㊁Pb2+㊁Cd2+㊁Co2+㊁CrO42+和Ni2+等)的氧化电位比必需金属元素高ꎬ对巯基具有更强的亲和能力ꎬ可通过置换作用取代原本结合位点上的必需金属元素[16].在重金属的胁迫下ꎬ微生物会产生过多的氧化应激产物(如过氧化氢㊁活性氧和超氧化物歧化酶等)ꎬ当这些产物超过微生物的抗氧化能力时就会导致细胞死亡[17].Das等[18]研究发现ꎬ低浓度(<130μmol∕L)的AuCl4-会刺激米根菌(Rhizopusoryzae)分泌还原蛋白进行生物解毒ꎬ但当AuCl4-浓度高于130μmol∕L时ꎬ细胞的超微结构受到破坏ꎬ菌的生长受到明显抑制.ZHOU等[19]对从生活排放污水中分离出的细菌进行实验室培养后发现ꎬ当ρ(As3+)为0 05mg∕Lꎬρ(Hg2+)为0 2mg∕Lꎬρ(Cd2+)㊁ρ(Cr3+)和ρ(Cu2+)均为0 5mg∕Lꎬρ(Pb2+)和ρ(Zn2+)均为1mg∕L时ꎬ细菌的DNA结构会受到破坏.长期生活在重金属污染环境中的部分微生物会通过吸附㊁积累和生物转化等过程改变重金属的毒性ꎬ甚至通过改变自身的遗传物质ꎬ逐渐适应环境并存活下来形成优势菌种ꎬ这些优势菌种对重金属的耐受性也会有所增加[10].噬金属的微生物 如β变形菌属贪铜菌(Cupriavidusmetallidurans) 体内含有多种重金属的抗性基因簇ꎬ细胞可通过络合作用㊁外排作用或还原沉淀等作用进行解毒ꎬ使其可在矿渣岩石堆ꎬ重金属加工厂附近的河流以及矿化区等环境中得以生存繁衍[20].1 2㊀微生物作用下重金属的生物地球化学循环过程及机理1 2 1㊀微生物作用下重金属元素的溶解迁移微生物自身生长的过程中可以产生大量蛋白质㊁多肽㊁羧酸㊁核酸和氨基酸ꎬ部分微生物还会分泌氰化物和硫代硫酸盐等代谢产物ꎬ这些过程可以提供大量的阴离子络合基团与重金属螯合ꎬ提高重金属的生物有效性[13ꎬ21].Faramarzi等[22]发现ꎬ假单胞菌(Pseudomonasplecoglossicida)在生长早期分泌大量的HCNꎬHCN与重金属形成络合物促进重金属的溶解0391第8期劳昌玲等:微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展㊀㊀㊀迁移.Reith等[8]发现ꎬ金矿区土壤中的原生微生物在生长过程中分泌大量游离的氨基酸(浓度高达64 2μmol∕L)ꎬ土壤中80%的金会发生溶解并以有机结合态形式存在ꎬ但在培养50d后ꎬ这些氨基酸配体被大量消耗ꎬ游离氨基酸浓度仅为8μmol∕Lꎬ此时金在溶液中不稳定ꎬ会重新吸附到土壤表面上.化学自养型细菌可通过氧化还原难溶矿石中的硫化物或碘化物来获取新陈代谢所需的能量ꎬ释放矿石中的重金属元素.在含氧环境中ꎬ铁和硫的氧化细菌通过将Fe2+氧化为Fe3+或将S0氧化为H2SO4来获取能量ꎬ该过程可导致黄铁矿(Fe2S)和磁黄铁矿(Fe1 ̄xS)溶解[23].在厌氧环境中ꎬ硫杆菌(Thiobacillus)可将S0氧化为SO42-ꎬ该过程降低了环境的pHꎬ促进了重金属的溶解[24].假单胞菌(Pseudomonas)可将IO3-还原为I-ꎬ进而使金发生溶解[7ꎬ25]ꎬ相关反应过程如下:4Fe2++O2+4H+ң4Fe3++2H2O(含氧环境)(1)2S0+3O2+2H2Oң2H2SO4(含氧环境)(2)S0+6Fe3++4H2OңSO42-+6Fe2++8H+(厌氧环境)(3)2Au+3I3-ң2AuI4-+I-或2Au+I-+I3-ң2AuI2-(4)㊀㊀化能异养型的微生物利用有机物作为电子供体ꎬ将金属氧化物中的高价金属离子作为电子受体从而将金属进行异化还原[26].铁的异化还原对吸附于铁(氢)氧化物表面的重金属元素的生物地球化学循环过程起着重要作用.在枯草芽孢杆菌(Bacillussubtilis)中加入Fe3+后ꎬ在胞外聚合物作用下细胞表面形成无定型铁(氢)氧化物纳米粒子ꎬ细胞对As5+的吸附能力至少提高了11倍[27].Toshihiko等[28]从稻田土壤中分离出异化还原菌株Geobactersp.OR ̄1ꎬ该菌株培养4周可溶解土壤中70%的砷ꎬ其对砷的溶解释放过程如图1所示.Geobactersp.OR ̄1既可以As5+作为电子受体将砷还原为As3+ꎬ又可以Fe3+作为电子受体将铁还原为Fe2+使水铁矿发生溶解ꎬ此时吸附于水铁矿的As3+释放到溶液中被农作物吸收ꎬ通过食物链威胁人体健康.1 2 2㊀微生物对重金属的吸附和富集微生物细胞膜外存在大量胞外聚合物(EPS)ꎬ该聚合物中含有羧基㊁羟基㊁巯基㊁氨基㊁酰胺基和磷酸基等活性基团ꎬ这些基团中的N㊁O㊁P和S等提供孤对电子重金属离子结合ꎬ从而使溶液中的重金属离子被吸附[29].Kasimani等[30]研究发现ꎬ在ρ(Cr2+)为25mg∕L的溶液中ꎬ蓝藻菌(Cyanobacteria)对Cr的吸附能力最高可达75 63%ꎬFTIR结果显示ꎬ对Cr吸附起作用的官能团主要是氨基㊁羟基和羧基.SHEN等[31]图1㊀砷的异化还原菌Geobactersp.OR ̄1将砷从水铁矿中释放的过程[28]Fig.1Arsenicreleasedfromferrihydritebyarsenate ̄reducingbacteriumGeobactersp.OR ̄1[28]发现ꎬ在ρ(Cd2+)为0 5mg∕L的溶液中ꎬ胞藻(Synechocystissp.PCC6803)可吸附86%的Cd2+ꎬ吸附效率的增加与EPS的增加同步ꎬ胞藻通过分泌EPS将Cd吸附于细胞外ꎬ防止其对细胞的毒害.González等[32]利用同步辐射X射线吸收近边结构(X ̄rayabsorptionnearedgestructureꎬXANES)测定了含EPS和不含EPS的根际假单胞菌(Pseudomonasaureofaciens)对Fe3+的吸附过程ꎬ发现两种情况下与羧基结合的铁分别为78%和40%ꎬ说明EPS可促进细胞表面Fe O Fe高聚物的形成.不同微生物对金属离子的吸附能力有所差异.革兰氏阴性菌细胞表面缺乏有机磷酸基ꎬ对金属离子的吸附作用比革兰氏阳性菌差[33].相同微生物细胞在不同环境下的吸附能力也有区别.在0 1mmol∕L的Au3+溶液中ꎬ形成生物膜的细胞由于胞外聚合物对Au3+的吸附作用强ꎬ进入细胞内的Au3+也较少ꎬ导致其存活率比浮游细胞的存活率高4个数量级[34].微生物对元素的表面吸附过程受pH的影响显著.Giri等[35]发现ꎬ当pH在2 5~7 5范围内时ꎬ蜡样芽胞杆菌对砷的吸收效率随着pH的升高而增加ꎻ但随着pH继续升高ꎬ吸收效率反而降低.原因在于表面吸附主要包括吸附和解吸两个过程(见图2):①当pH较低时ꎬ细胞表面高度质子化ꎬ解吸过程起主要作用ꎬ因此pH升高会引起解吸作用降低ꎬ吸附增强ꎻ②当pH超过7 5后ꎬ吸附起主要影响作用ꎬ随着pH的继续升高ꎬ细胞表面电负性增强ꎬ对砷的吸附作用也随之减弱.因此ꎬ在实际的环境修复应用中ꎬpH也是一个重要的考察因素.与简单的表面吸收不同的是ꎬ富集作用是重金属离子从活细胞外侧通过细胞膜运输进入细胞质ꎬ该过1391㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第33卷图2㊀蜡样芽胞杆菌表面对AsO33-的吸附和解吸过程[35]Fig.2BiosorptionandregenerationprocessofAsO33-bylivingB.cereus[35]程是主动运输的过程[36].重金属进入细胞后ꎬ与体内氨基酸或者蛋白质结合生成无毒或低毒的络合物并富集在细胞内.从印度某工业废水处理厂中分离出的芽孢杆菌(Bacillus)可富集高达9 8mg∕g的砷ꎬ其中80%的砷富集在细胞质中ꎬ天冬氨酸㊁谷氨酸和半光氨酸参与砷的解毒过程[37]ꎬ该特异性菌株在实际环境中砷污染的修复中可能具有潜在的应用前景.1 3㊀微生物对重金属元素形态的转变微生物通过氧化还原㊁生物矿化㊁甲基化和去甲基化等作用改变重金属的形态ꎬ从而实现对重金属的解毒.通常情况下ꎬ微生物可通过多种解毒机制共同作用ꎬ使其在重金属污染的环境中存活下来.例如ꎬ在高浓度Fe3+胁迫下ꎬ蓝藻菌可通过以下多种途径降低铁对细胞的毒害:①胞外蛋白质将Fe3+矿化为赤铁矿和磁铁矿ꎬ减少其进入细胞的量ꎻ②细胞内的磷酸盐与Fe3+鳌合ꎬ减少游离的Fe3+对细胞的毒害ꎻ③超氧化物歧化酶㊁过氧化氢酶㊁脯氨酸和类胡萝卜素等可降低Fe3+引起的氧化应激压力ꎻ④蓝藻菌合成的脂多糖㊁脂肪酸㊁叶绿素和糖类等物质与Fe3+络合降低铁的毒害[38].1 3 1㊀微生物对重金属元素的氧化和还原元素的价态是影响其毒性的重要原因ꎬ微生物对毒性元素的氧化还原过程是重要的解毒机制之一.从制革废水中分离出的蜡样芽胞杆菌(Bacilluscereus)可将Cr6+还原为Cr3+ꎬ降低Cr的毒性ꎬ当Cr6+浓度分别为60和70mg∕L时还原率分别达到96 7%和72 1%ꎬ该过程中ꎬ还原型辅酶Ⅰ和Ⅱ可作为重要的电子供体[39].在有氧环境中ꎬ栖热菌属(Thermus)利用无机As3+作为电子供体ꎬ将As3+氧化为毒性较弱的As5+[40].游离态的金对生物体具有很强的毒性ꎬ因为其一旦进入细胞内ꎬ就容易与谷胱甘肽结合ꎬ形成的化合物会与氧分子反应生成氧化谷胱甘肽和过氧化氢ꎬ并抑制活性酶的功能[20ꎬ41].而惰性的单质Au对微生物几乎没有毒性[42 ̄43].不同的微生物对Au离子的还原解毒机制不同.微生物可通过胞外分泌物ꎬ细胞膜上的还原蛋白或者胞内还原酶等将毒性的金离子进行还原解毒(见图3)[18].在100μmol∕L的AuCl3溶液中ꎬ正常生长的代尔夫特食酸菌(Delftiaacidovorans)可通过分泌次级代谢产物将Au3+在体外还原解毒.而基因突变后不能正常分泌次级代谢产物的菌对Au3+的毒性敏感程度增加了102 8倍ꎬ菌的生长受到明显抑制[42].很多革兰氏阴性菌的膜囊可作为抵御环境中有毒物质的防护盾.当蓝藻菌暴露于Au(S2O3)23-溶液中ꎬ蓝藻菌会释放膜囊包裹住细胞ꎬ防止金离子对细胞的毒害ꎬ并通过膜囊组分中的P㊁S或者N等配体与Au离子反应生成金纳米颗粒[44 ̄45].在50μmol∕L的HAuCl4溶液中ꎬ贪铜菌吸附的金进入细胞质内被还原形成Au(I) ̄S中间体ꎬ最终被还原为纳米金ꎬ并通过P型ATP酶外排通道将金排出体外[20].图3㊀微生物对金离子的还原解毒机制[18]Fig.3Reductionanddetoxificationmechanismofgoldionsbycells[18]同步辐射XRF和XANES技术可原位获得重金属元素在细胞体内外的分布及其形态特征ꎬ是探究微生物对重金属解毒机制的重要途径.Kenneth等[46]利用空间分辨率为150nm的XRF和XANES技术分析了在K2Cr2O7溶液中暴露6h后ꎬ荧光假单胞菌的浮游和附着在固体表面的两种不同状态细胞中元素的分布和化学形态ꎬ得到以下结论:①浮游状态的细胞中P㊁S㊁Ca㊁Fe和Zn等元素大量丢失ꎬ细胞内富集了大量的毒性元素Crꎬ而附着状态的细胞表面含有大量的Ca和P元素ꎬ在细胞表面形成大量的磷灰石沉淀ꎬ并将Cr区隔在细胞外ꎻ②附着细胞中Cr6+被还原为Cr3+并与细胞外的磷酰基官能团结合ꎬ防止Cr对附着状态的细胞的毒害.同步辐射是一种先进的分析技术ꎬ但目前受光斑大小的限制ꎬ难以对数微米的微生物进行准确的定位分析ꎬ这也是目前研究中急需解决的问题之一.1 3 2㊀微生物对重金属的矿化作用2391第8期劳昌玲等:微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展㊀㊀㊀重金属离子在微生物体内外的生物矿化可使重金属发生沉淀.生物矿化主要包括磷酸盐矿化㊁碳酸盐矿化和硫化物矿化等ꎬ具体的方程式[47]如下:HPO42-+M2+ңMHPO4(5)CO32-+M2+ңMCO3(6)H2S+M2+ңMS+H2(7)㊀㊀硫酸盐还原菌(SulfatereducingbacteriaꎬSRB)可利用硫酸盐作为电子受体将硫酸盐转化为硫化物ꎬ产生的H2S与重金属发生反应形成硫化物沉淀[48 ̄49].在重金属污染的土壤中ꎬ芽孢杆菌(Bacillus)和八叠球菌属(Sporosarcina)分泌的脲酶增加ꎬ从而促进土壤中的尿素水解生成碳酸盐ꎬ碳酸盐与Ni㊁Cu㊁Pb㊁Co㊁Zn和Ca等矿化形成沉淀ꎬ矿化率为88%~99%[50].酿酒酵母(Saccharomycescerevisiae)通过释放磷酸盐将U6+矿化为氢铀云母 H2(UO2)2(PO4)2 8H2O ꎬ降低了U6+对细胞毒害[51].从尾矿分离出的芽孢杆菌(Bacillus)可将溶液中的Pb(NO3)2转化为溶解性较差的PbS和PbSiO3ꎬ将该菌添加到矿区土壤中ꎬ土壤中可交换态的Pb减少了26%ꎬ与碳酸盐结合的Pb增加了36%[52].微生物对重金属的生物矿化作用可降低重金属的迁移能力和生物有效性ꎬ是其可应用于重金属污染修复的重要原因之一.1 3 3㊀微生物对毒性元素的甲基化和去甲基化微生物对砷形态的转化主要包括氧化㊁还原㊁甲基化和去甲基化.不同形态的砷迁移能力变现为methylAs(Ⅲ)>>methylAs(Ⅴ)>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)[53]ꎬ而砷的毒性大小顺序为methylAs(Ⅲ)>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)>methylAs(Ⅴ)[54].微生物将无机砷甲基化生成可挥发性有机砷并排出体外的过程是微生物重要的解毒机制.一甲基砷渗透性差ꎬ仅作为胞内甲基化的中间体无法渗出体外ꎬ而二甲基砷和三甲基砷具有较高的渗透性(比一甲基砷至少高出10倍)ꎬ能穿过细胞膜释放到环境中[36].稻田土壤中添加4%的秸秆时ꎬ由于秸秆分解过程中产甲烷细菌增加ꎬ水稻根际土壤中砷的甲基化程度增加了2个数量级[55].由于砷的去甲基化过程降低了其迁移能力ꎬ不适合应用于污染土壤的修复ꎬ因而受到的关注较少.气态的甲基砷经过快速的氧化降解可形成无机砷ꎬ但目前该过程中微生物起何种作用仍不清楚[56].2㊀微生物在修复重金属污染中的应用生物修复已经成为目前修复环境中重金属污染的一项重要技术手段ꎬ其原理是使重金属形成更稳定的化合物.研究[57]表明ꎬ重金属化合物的稳定性顺序为酸溶性部分<可还原部分<可氧化的部分<残渣部分.微生物可通过生物吸附作用㊁还原沉淀㊁生物矿化等作用将重金属固定[58].SRB广泛存在于稻田土壤㊁海水㊁温泉㊁油田和沉积物中ꎬ是最常见的应用于生物修复的微生物[59 ̄60].在缺氧条件下ꎬSRB对含水层沉积物中重金属的矿化起着重要作用ꎬ其主要机制:SRB将硫酸盐转化为H2Sꎬ胞外EPS将重金属吸附到细胞表面ꎬH2S与重金属发生反应形成金属硫化物沉淀[48 ̄49].虽然SRB应用于重金属修复得到了实验室的证实ꎬ但其在实际环境中的应用受到了限制ꎬ原因在于微生物生长需要适宜的环境和电子供体.近年来ꎬ有研究者针对这一问题开展了实际环境中微生物用于修复重金属污染的研究.例如ꎬZHANG等[61]通过添加不同的营养物质解决了尾矿修复中噬酸菌和SRB的竞争问题ꎬ发现酵母提取物和胰蛋白胨可促进SRB的生长ꎬ抑制噬酸菌的生长ꎬ从而提高SRB在实际尾矿环境中的重金属修复效率.有研究[62 ̄63]表明ꎬ零价铁(Fe0)可作为SRB生长过程中重要的补充物质ꎻFe0与重金属氧化物之间发生电子传递将重金属还原ꎬ被还原的重金属与铁的氧化物发生表面吸附和共沉淀作用ꎬ此外Fe0与水反应产生的H2同样可作为SRB的电子供体促进其生长.XIN等[64]研究表明ꎬ在同时含有Fe0和SRB的体系中ꎬCu㊁Cd㊁Zn和Pb的浸出率分别达100%㊁98 5%㊁90 69%㊁100%ꎬX射线衍射(X ̄raydiffractionꎬXRD)和X射线光电子能谱(X ̄rayphotoelectronspectroscopyꎬXPS)分析结果显示ꎬCu㊁Cd㊁Zn和Pb主要形成了PbCd㊁PbZn㊁ZnS㊁Zn㊁CdO㊁CuZn和CuS等更稳定的矿物.微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关.从下水道污泥中分离出的伯克霍尔德氏菌(Burkholderiasp.)Z ̄90对Mn㊁Zn㊁Cd㊁Pb㊁As和Cu的修复效率分别为52 2%㊁44 0%㊁37 7%㊁32 5%㊁31 6%和24 1%ꎬ修复前后的BCR分步提取结果显示ꎬ重金属中酸溶态的组分比残渣态更易于被微生物吸附吸收[65].在实际应用中可先利用菌株将重金属元素转化为易于被微生物吸附的形态ꎬ再利用特异性菌株进行修复.微生物应用于土壤和灌溉水的重金属修复ꎬ可降低重金属对作物的毒害ꎬ增加产量.Fawzy等[66]发现ꎬ蓝藻菌对灌溉污水中Fe㊁Pb㊁Cd㊁Zn㊁Cu和Mn的去除率分别为62 0%㊁83 1%㊁88 5%㊁68 8%㊁55 2%和42 4%ꎬ降低了污水灌溉的甜菜体内重金属㊁过氧化氢和脂质过氧化反应产物的含量ꎬ说明蓝藻菌可有效减少灌溉污水中重金属对甜菜的氧化应激压3391㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第33卷力[66].稻田土壤中施加粉煤灰可为水稻提供K㊁Na㊁P㊁Zn和Fe等营养元素ꎬ也会引入Pb㊁Cr和Cd等毒性重金属元素ꎬ在施肥的同时加入1 0kg∕m3的固氮蓝藻菌可显著提高水稻的固氮能力ꎬ同时蓝藻菌对重金属元素的吸附作用可减少毒性重金属元素进入水稻中[67].根际微生物对植物吸收重金属起重要的调控作用[68].超富集植物可大量吸收重金属ꎬ但大部分植物由于生物量低㊁生长缓慢和对重金属具有选择性等原因不适用于大规模地应用于修复重金属污染[69].一些有益的微生物可直接或间接地溶解营养元素(氮㊁磷㊁钾和铁等)ꎬ分泌植物激素和促生酶(如1 ̄氨基环丙烷 ̄1 ̄羧基脱氨酶)等物质ꎬ从而促进植物的生长[70].在大麻的根际土壤中接种丛枝菌根真菌ꎬ大麻的生物量增加64 2%ꎬ根际有效态Cd含量增加46 3%ꎬCd的吸收量增加107 8%[71].从尾矿区花叶芒的根际土壤中分离出的假单胞菌(Pseudomonaskoreensis)接种在矿区的土壤中ꎬ花叶芒的生物量㊁叶绿素和蛋白质含量均分别增加54%㊁27%和28%ꎬ根中重金属的增加量分别为23%(As)㊁31%(Cd)㊁7%(Cu)㊁18%(Pb)和15%(Zn)ꎬ茎中重金属的增加量分别为31%(As)㊁71%(Cd)㊁61%(Cu)㊁22%(Pb)和21%(Zn)ꎬ超氧化物歧化酶和过氧化氢酶活性分别增加42%和33%ꎬ羟基自由基减少ꎬ说明接种该菌可提高花叶芒的抗氧化应激压力的能力[9].微生物还可通过酸化㊁沉淀㊁络合和氧化还原等作用改变重金属的生物有效性ꎬ降低重金属的毒性ꎬ诱导植物对重金属的抵御机制.根际微生物可改变重金属的形态ꎬ影响其生物有效性ꎬ其机制如下:①真菌(如黄曲霉)可通过新陈代谢活动产生的有机酸㊁氨基酸及其他代谢产物溶解重金属ꎬ增强重金属的生物有效性ꎻ②部分特异性丛枝菌根可以通过对重金属的鳌合作用ꎬ增加重金属的有机结合态ꎬ从而影响植物对重金属的吸收富集[47].Baum等[72]从重金属污染的植物根部分离出真菌淡黄曲霉菌接种到污染土壤中ꎬ重金属Cd㊁Cu㊁Pb和Zn的硝酸铵提取态含量增加了11%~33%ꎬ其中Cd的生物有效性提高了22%.与非超富集植物相比ꎬ硒的超富集植物根际的微生物种类更为丰富.超富集植物利用硫酸盐转运蛋白吸收土壤中的硒酸盐ꎬ并将其转化为硒半胱氨酸(SeCys)和硒甲硫氨酸(SeMet)[73].从硒的超富集植物碎米芥根际分离出一种氧化微杆菌属(Microbacteriumoxydans)可耐受高达15mg∕L的亚硒酸盐.将其暴露于1 5mg∕L的亚硒酸盐中ꎬ可检测到大量的SeCys2ꎬ该机制可能是超富集植物能富集大量硒的重要原因[74].3㊀结论a)微生物可通过自身生长的过程中产生的蛋白质㊁多肽㊁羧酸㊁核酸和氨基酸等物质与重金属络合ꎬ氧化还原难溶矿石中的硫化物或碘化物ꎬ或直接对重金属进行异化还原等过程促进重金属的溶解迁移.b)微生物细胞外EPS的活性基团中N㊁O㊁P和S等提供的孤对电子可对重金属离子进行吸附ꎬ被吸附的重金属离子从活细胞外侧通过细胞膜运输进入细胞质ꎬ从而富集在细胞内.c)微生物可通过氧化还原㊁生物矿化㊁甲基化和去甲基化等过程改变重金属的毒性ꎬ从而影响重金属在环境中的生物地球化学循环.4㊀展望微生物应用于重金属污染环境中的生物修复越来越受到关注.目前有关微生物对重金属的解毒和耐受机制以及微生物在实际的环境修复应用中仍存在以下问题有待进一步深入研究.a)在重金属污染地区ꎬ特异性菌株对于重金属的解毒和耐受性的机制仍需要进一步研究.XRF和XANES技术虽然可原位获得重金属元素在细胞体内外的分布及其形态特征ꎬ但由于仪器机时的限制ꎬ难以展开大量的研究工作.同时ꎬ由于微生物细胞个体小ꎬ仅为数微米ꎬ受光斑大小的限制ꎬ难以分辨出元素在细胞内外的准确位置.在今后的研究中可以采用相应的分离和提取技术ꎬ分别获取细胞的胞外聚合物㊁细胞上的结合蛋白和胞内蛋白质与重金属相互作用ꎬ探究其解毒过程中起主要作用的物质及其解毒机制.b)微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关.在实际应用过程中可以考虑利用一些特定的微生物促进重金属元素的溶解释放后ꎬ再利用对重金属具有耐受性的特异性菌株进行生物修复.目前对于混合菌株应用于修复重金属污染这方面的研究工作较少.c)植物根际 ̄微生物 ̄重金属之间的相互作用是一个复杂的过程ꎬ目前植物根系分泌物和微生物的新陈代谢产物对重金属形态及生物有效性的协同拮抗作用以及植物与微生物相互作用微观的界面过程尚未明晰.加强相关机理的研究可为微生物修复环境中重金属污染的应用提供重要依据.参考文献(References):[1]㊀ABDUNꎬABDULLAHIAAꎬABDUKADIRA.Heavymetalsandsoilmicrobes[J].EnvironmentalChemistryLettersꎬ2017ꎬ15(1):4391。
具抑菌活性土壤放线菌的筛选
![具抑菌活性土壤放线菌的筛选](https://img.taocdn.com/s3/m/51b41cc9ba0d4a7302763a9c.png)
具抑菌活性土壤放线菌的筛选放线菌作为能产生大量生物活性物质的一类微生物,一直是生物农药领域的研究热点,目前已经成功开发出了阿维菌素、多杀菌素以及井冈霉素等在农业上广泛应用的农用抗生素。
本研究对94株土壤放线菌进行了抑菌活性筛选,并对筛选出的活性菌株进行较为系统的抑菌活性研究及分类地位鉴定。
主要结果如下:1、以油菜菌核病菌、番茄灰霉病菌、番茄叶霉病菌为指示菌,采用生长速率法对94株土壤放线菌进行抑菌活性筛选。
发现AXW4-1等10株放线菌发酵液至少对3种病原真菌中的一种有60%以上的抑制率。
对其中4株效果较好的放线菌进行抑制孢子及菌核萌发试验,结果显示AXW4-1和HVA29-2菌株发酵液对番茄灰霉病菌的孢子萌发抑制率分别为86.9%和78.8%,X-1-8和GSA26-2菌株发酵液能完全抑制油菜菌核病菌的菌核萌发;油菜叶片组织法试验表明,X-1-8和GSA26-2菌株发酵液对油菜菌核病的药效均在90%以上。
以番茄灰霉病菌为供试病原菌,采用果实组织法对94株土壤放线菌进行抑菌活性筛选,没有发现对番茄灰霉有显著药效的菌株。
2、较为系统的测定了X-1-8与GSA26-2菌株的抑菌活性,结果表明,两株放线菌对油菜菌核病菌均具有显著的抑制效果:发酵液稀释100倍后对菌核萌发的抑制率分别达到了46.5%与39.5%;叶片组织法试验表明,发酵液稀释10倍后,X-1-8菌株对油菜菌核病的药效达86.6%;盆栽试验也显示,X-1-8与GSA26-2菌株发酵液对油菜菌核病的药效显著,分别达到了95.6%与100%。
另外,两株放线菌发酵液对小麦白粉病也有显著药效,治疗与保护效果均在85%以上。
以13种植物病原真菌为供试菌测定两株放线菌发酵液及菌丝内代谢物的抑菌谱,结果表明两株放线菌发酵液及菌丝内代谢物对小麦纹枯病菌均具有显著活性,其中X-1-8菌株的发酵液与菌丝内代谢物对小麦纹枯病菌的抑制率分别为100%与88.4%,GSA26-2菌株的发酵液与菌丝内代谢物对小麦纹枯病菌的抑制率分别为90.5%与90.8%。
重金属镉抗性菌株的筛选及其对镉活化作用的研究(1)
![重金属镉抗性菌株的筛选及其对镉活化作用的研究(1)](https://img.taocdn.com/s3/m/5c4027fd172ded630b1cb69b.png)
土壤中重金属的生物有效性分析方法及其影响因素综述
![土壤中重金属的生物有效性分析方法及其影响因素综述](https://img.taocdn.com/s3/m/7d671cd54128915f804d2b160b4e767f5acf8024.png)
土壤中重金属的生物有效性分析方法及其影响因素综述杨洁;瞿攀;王金生;滕彦国;左锐【摘要】土壤环境质量关系着粮食安全和生态安全.对土壤环境质量进行正确的评价尤为重要,而重金属的生物有效性对于揭示环境污染程度和评价生态风险具有重要意义,因此探寻土壤中重金属生物有效性的分析方法是目前国内外研究的热点.主要介绍了化学试剂提取法、薄膜扩散梯度技术(DGT)、道南膜技术(DMT)和同位素稀释法在重金属生物有效性分析方面的应用,并归纳了影响重金属生物有效性的主要因素,为重金属生物有效性分析方法的统一提供参考.%Soil environmental quality is related to food security and ecological security.Correct evaluation of soil environmental quality is particularly important and bioavailability of heavy metals is important for revealing the level of environmental pollution and evaluating ecological risk.The analysis methods of bioavailab.ility of heavy metals in soil are the focus of research at home and abroad.The application of chemical extractionmethod,diffusive gradient in thin films technique(DGT),Donnan membrane technique(DMT) and isotope dilution method on bioavailability of heavy metals were introduced,and the main factors affecting bioavailability of heavy metals in soil were summarized,which would provide reference for the unity of analysis methods of heavy metal bioavailability.【期刊名称】《环境污染与防治》【年(卷),期】2017(039)002【总页数】7页(P217-223)【关键词】土壤;重金属;生物有效性;分析方法【作者】杨洁;瞿攀;王金生;滕彦国;左锐【作者单位】北京师范大学水科学研究院,北京100875;地下水污染控制与修复教育部工程研究中心,北京100875;北京师范大学水科学研究院,北京100875;北京师范大学水科学研究院,北京100875;地下水污染控制与修复教育部工程研究中心,北京100875;北京师范大学水科学研究院,北京100875;地下水污染控制与修复教育部工程研究中心,北京100875;北京师范大学水科学研究院,北京100875;地下水污染控制与修复教育部工程研究中心,北京100875【正文语种】中文土壤是重要的自然资源,也是农业生产的基础。
土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响_杨卓
![土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响_杨卓](https://img.taocdn.com/s3/m/ff78c6effab069dc5022012e.png)
Environmental Science & Technology
VoDl. e3c7.第N230o7.11卷24
杨卓,陈婧,李术娜. 土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响[J]. 环境科学与技术,2014,37(12):78-84. Yang Zhuo,Chen Jing,Li Shuna. Screening of organic acids producing microbes and their effects on the phytoremediation of soils contaminated with heavy metals [J]. Environmental Science & Technology,2014,37(12):78-84.
用实验用土制备样品稀释液,采用平板培养法培 养微生物,斜面培养基进行纯化培养。
筛选产酸菌,将酚酞指示剂加入培养基,恒温培 养 48 h,观察细菌的生长情况。 1.2.2 产酸菌对土壤中重金属生物有效性的影响
盆栽模拟试验:试验用塑料盆每盆装土 500 g,盆 栽用土风干后过 3 mm 筛子。重金属 Cd、Pb、Zn 分别 以醋酸盐固体粉末形式加入,制成 Cd 50 mg/kg、Pb 500 mg/kg、Zn 500 mg/kg 的污染土。施入分析纯 0.1 g 尿素和 0.2 g 二氨作底肥。加入蒸馏水使含水量为,保 持田间持水量 60%,10 d 后,播种,生长 7 d 后见苗。 15 d 后,施入筛选出的微生物发酵液 50 mL,设置不 加菌液的对照,每个处理重复 2 次,生长 80 d 后测量株 高、鲜重后收获。植物样品杀青、烘干、粉碎后测定Pb、 Cd、Zn。采用三酸消煮,原子吸收分光光度法测定。 1.2.3 产酸菌的菌种鉴定
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土壤类型
盆栽用土 筛菌用土
表 1 盆栽用土及筛菌用土的理化性质特征
Table 1 Characteristics of physical and chemical properties of tested soil
重金属全量/mg·kg-1
Cd
Pb
Abstract:This paper,based on microbial screening and pot experiment,studies the influence of indigenous acid-producing microorganisms on absorption of heavy metal of Brassica juncea in contaminated soil. The selected acid-producing microbes with activation or passivation are strain identified and product analyzed. 28 acid -producing strains are found through screening,and the strains labeled A -4 -2,b -1 -0,c -5 -5,and c -4 -0 fairly promote the absorption of heavy metal of Brassica juncea. Meanwhile, strain labeled b -3 -7 restrains absorption of heavy metal of Brassica juncea. After phytophysiology and biochemistry analysis and extraction and purification and sequencing of 16S rDNA ,the strains are shown as Listeria denitrificans(c-4-0),Bacillus cirallans(b-1-0),Listeria grayi(c-5-5),and Neisseria sicca(b-3-7). Analysis with reversed-phase high performance liquid chromatography,indicates that oxalic acid,tartaric acid and malic acid are found in metabolito of zymotic fluid, all of which are low molecular weight organic acids, which would affect the existing form of heavy metal, namely biological effectiveness, and further affect the absorption of plants on heavy metal. Key words:Brassica juncea;phytoremediation;combined pollution;heavy metal;microbiology;screening
YANG Zhuo1, CHEN Jing1, LI Shuna2
(1.Environalmental Management College of China,Qinhuangdao 066004,China; 2.School of Life Science, Agricultural University of Hebei,Baoding 071001,China)
《环境科学与技术》编辑部:(网址)http://fjks.chinajournal.net.cn(电话)027-87643502(电子信箱)hjkxyjs@126.com 收稿日期:2014-02-03;修回 2014-09-05 基金项目:2013 年度河北省科学技术研究与发展计划:重金属污染土壤原位微生物修复技术研究(13227504D) 作者简介:杨卓(1980-),女,副教授,博士,从事土壤环境质量评价与土壤修复等方面的研究,(电子信箱)yangzhuo315566@。
本文试图从重金属污染土样中筛选能够产生低 分子量有机酸的微生物,通过盆栽试验验证其对植物 吸收重金属 Cd、Pb、Zn 的影响,对具有活化或钝化作 用的菌株进行菌种鉴定和产物分析,研究其在土壤重 金属污染修复方面的意义,为微生物促进植物修复重 金属污染土壤提供物质储备及基础性数据。
1 材料与方法
1.1 供试材料 供试植物:印度芥菜。 盆栽用土:采自中国环境管理干部学院校园内标
土壤是人类赖以生存的物质基础,土壤污染危害 极大,它可以导致粮食减产,并且通过食物链影响人 体健康。土壤重金属污染是指重金属进入土壤中,使 原有土壤中重金属含量显著升高,从而造成土壤生态 环境恶化的结果或现象[1]。利用土壤中微生物的代谢
产物或微生物自身的生物活性,对污染元素进行吸 附,或转化为低毒产物,从而减轻重金属污染的程度 是目前进行土壤修复的一个方向[2-4],这种方法应用难 度较大,目前尚处于实验研究阶段。土壤微生物是土 壤组分中的活性组成成分,它代谢活动非常旺盛,带
对筛选出来的对重金属活化和钝化效果最好的 菌株进行鉴定。参考《细菌分类学基础》[8]、《常见细菌 系统鉴定手册》[9]进行生理生化试验:甲基红试验、荧 光色素试验、葡萄糖氧化发酵试验、V.P 实验、硝酸盐
还原试验、丙二酸盐试验、柠檬酸盐试验、接触酶试 验、淀粉水解、糖类发酵试验、产糊精结晶试验、纤维 素分解试验、产胺试验、反硝化试验、苯丙氨酸脱氨酶 试验、色氨酸脱氨酶试验、牛奶分解试验、酒石酸盐利 用、精氨酸双水解酶试验、吲哚丙酮酸(IPA)测定。然 后进行 16S rDNA 的提取纯化及测序工作。 1.2.4 产酸菌的产物分析
将微生物培养活化 1~2 次(28 ℃、4 d)后转接到 三角瓶培养(28 ℃、180 r/min、4 d)做 种 子 液 ,按 照 10%的接种量接种进行发酵培养。7 d 后去发酵液,将 菌体打碎后用无菌水稀释成菌悬液,用反高效液相色 谱进行产物分析比对。
仪器:高效液相色谱仪、紫外吸收检测器、旋转蒸 发仪、分析天平、酸度计等。
关键词:印度芥菜; 植物修复; 复合污染; 重金属; 微生物; 筛选 中图分类号:X53 文献标志码:A doi:10.3969/j.issn.1003-6504.2014.12.016 文章编号:1003-6504(2014)12-0078-07
Screening of Organic Acids Producing Microbes and Their Effects on the Phytoremediation of Soils Contaminated with Heavy Metals
第 12 期
杨卓,等 土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响
79
正负电荷并且比表面积大。土壤中生活着多种耐重金 属的微生物,这些微生物通过不同作用方式影响着土 壤中重金属的生物有效性。微生物可以通过生物溶 解和沉淀作用、氧化和还原作用、菌根真菌固定作 用、吸附和富集作用、等方式改变土壤中重金属的存 在形态[5]。土壤微生物通过代谢作用可以产生多种低 分子量的有机酸,如甲酸、乙酸、柠檬酸、苹果酸等。低 分子量有机酸在土壤中可以参与成土过程,能够促进 矿物溶解,改变根际土壤的理化性状,促进植物对养 分的吸收,降低重金属对植物的毒害等[6]。Siegel 等[7] 报道,真菌可以通过分泌氨基酸、有机酸以及其他代 谢产物溶解重金属及含重金属的矿物。
第 37 卷 第 12 期 2014 年 12 月
Environmental Science & Technology
VoDl. e3c7.第N230o7.11卷24
杨卓,陈婧,李术娜. 土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响[J]. 环境科学与技术,2014,37(12):78-84. Yang Zhuo,Chen Jing,Li Shuna. Screening of organic acids producing microbes and their effects on the phytoremediation of soils contaminated with heavy metals [J]. Environmental Science & Technology,2014,37(12):78-84.
Zn
有机质/g·kg-1 全 N/g·kg-1 碱解 N/mg·kg-1 速效 P/mg·kg-1 速效 K/mg·kg-1
0.85 32.58 74.98
11.53
0.72
21.77
15.68
97.62Байду номын сангаас
7.12 62.57 243.18
25.12
1.57
45.29
28.46
106.78
<0.01 mm pH 物理性黏粒 7.4 37.86% 7.9 29.12%
筛菌用土:取自河北省安新县北际头乡,府河入 白洋淀处。此处土壤已受到重金属污染,其中 Cd 含量 超出了《土壤环境质量标准》(GB 15618-2008)的三 级标准。实验用土主要理化性质见表 1。污染土中有效 态 Pb、Cd、Zn 含量分别为 15.68、1.72、62.37 mg/kg。 1.2 试验方案与布置 1.2.1 土壤中产酸菌的筛选
土壤中产酸菌的筛选及其对重金属生物有效性影响
杨卓 1, 陈婧 1, 李术娜 2
(1.中国环境管理干部学院,河北 秦皇岛 066004; 2.河北农业大学生命科学学院,河北 保定 071000)
摘 要:文章通过微生物筛选和盆栽模拟实验,研究了污染土壤中产酸菌对印度芥菜吸收重金属的影响,对土壤中筛选出的具有活 化或钝化效果的产酸微生物进行菌种鉴定和产物分析。实验共筛选得到产酸菌 28 株,通过盆栽试验,发现编号为 A-4-2、b-1-0、c-5-5、 c-4-0 的菌株对印度芥菜吸收重金属有很好的促进作用,编号为 b-3-7 的菌株对印度芥菜吸收重金属有抑制作用。对上述菌株进行生理 生化分析和 16S rDNA 的提取纯化及测序,它们分别为:c-4-0 为反硝化利斯特氏菌 (Listeria denitrificans),b-1-0 为环状芽孢杆菌 (Bacillus cirallans),c-5-5 为格氏利斯特氏菌(Listeria grayi),b-3-7 为干燥奈瑟氏球菌(Neisseria sicca)。将其发酵液经反向高效液相色 谱分析,发现这些菌株的发酵液代谢产物中含有草酸、酒石酸、苹果酸等低分子量酸物质,这些酸物质影响了土壤中重金属元素的存在形 态,即生物有效性,进而影响了植物对其吸收与利用。